綠竹林土壤重金屬污染特征及竹筍健康風險評價1)

岳晉軍 倪張林 朱燕琳 袁金玲

(中國林業(yè)科學研究院亞熱帶林業(yè)研究所，富陽，311400)(浙江省蒼南縣林業(yè)事業(yè)發(fā)展中心)(中國林業(yè)科學研究院亞熱帶林業(yè)研究所)

重金屬污染是目前面積最廣、危害最大的生態(tài)環(huán)境問題之一。據(jù)統(tǒng)計，中國土壤重金屬超標污染的面積占耕地總面積的1/6左右[1]，每年影響糧食產(chǎn)量高達1.2×107t，造成直接經(jīng)濟損失達200多億元[2]。由于不合理的工業(yè)三廢排放、農(nóng)田污水灌溉、化肥農(nóng)藥超量濫用等因素，導致了土壤中重金屬污染問題較為嚴重，相應地也帶來了一些食用農(nóng)林產(chǎn)品的重金屬超標問題[3]。

綠竹是我國栽培面積最大的筍用叢生竹，具有悠久的栽培利用歷史[4-5]。綠竹筍因形似馬蹄，俗稱馬蹄筍，其筍味鮮美，質(zhì)地脆嫩，清甜爽口，是食用品質(zhì)最好的竹筍品種之一[6-7]，經(jīng)濟效益和社會效益良好。隨著人們對竹筍經(jīng)濟效益的追求，筍用竹林的生產(chǎn)方式由天養(yǎng)人采的粗放經(jīng)營模式轉(zhuǎn)向高肥多藥的集約經(jīng)營模式[8]，有機肥和化肥混合施用能顯著增加雷竹筍體中Pb和Cu的質(zhì)量分數(shù)[9]，覆蓋年限的延長會增加土壤中的Zn、Cu、Hg和Cd的質(zhì)量分數(shù)[10]，這些超標的重金屬會對竹子生長造成一定的影響[11]，農(nóng)藥、肥料的大量施用是否會導致綠竹林土壤中重金屬的質(zhì)量分數(shù)不斷積累[5，12]，進而是否會導致綠竹筍中重金屬的質(zhì)量分數(shù)超標尚不清楚，也未見相應的文獻報道。

本文通過對綠竹主產(chǎn)區(qū)的竹林土壤重金屬污染特征及竹筍健康風險評價的研究，旨在發(fā)現(xiàn)綠竹林地土壤重金屬的污染規(guī)律和食用綠竹筍的健康風險，為有效防治和解決筍用林生產(chǎn)中出現(xiàn)土壤與環(huán)境問題，提高竹筍的產(chǎn)量和品質(zhì)，指導綠竹安全高效栽培，實現(xiàn)綠竹筍用林的可持續(xù)經(jīng)營提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 樣品采集

研究樣品來源于浙江省、福建省、重慶市等綠竹產(chǎn)區(qū)的筍用林生產(chǎn)基地，按照山頂、山腰、山麓、山地稻田、平原稻田、河灘地等6種不同的土地類型進行分類，每種土地類型設置5個取樣單元，共計30個取樣單元。

每個取樣單元設置5個采樣點，采樣點代表的竹林面積不小1 hm2，每個樣點分散隨機選擇一個正常經(jīng)營的竹叢，采集1株尚未露出地面的竹筍，5個竹筍混合作為該取樣單元的竹筍樣品，同時在該竹叢中采集土壤樣品，土壤采樣深度為0～20 cm，5個土壤樣品混合作為該取樣單元的土壤樣品。

1.2 測定方法

竹筍剝掉筍殼后，取可食用部分，切碎后混合均勻，研磨成粉狀冷凍備用。

土壤樣品風干后，采用多點取樣法取出部分土壤，用研缽研磨成粉狀，過100目土壤篩。

土壤pH采用LY/T 1239—1999標準方法測定，土壤Cd采用GB/T 17141—1997標準方法測定，Pb、Cu、Zn、Cr采用HJ 491—2019標準方法測定，As采用NY/T 1121.11—2006標準方法測定。

竹筍中重金屬Cd、Pb、As、Cu、Zn、Cr采用GB 5009.268—2016標準的第一法測定。

1.3土壤環(huán)境質(zhì)量、生物富集系數(shù)、人群健康目標危險系數(shù)評價

單項污染指數(shù)。作為評價土壤污染程度的無量綱指數(shù)，單項污染指數(shù)是土壤污染實測值與評價標準限量值的相對比值，可反映污染物超標倍數(shù)和污染程度，其公式是Pi=Ci/Si，公式中Pi是土壤中重金屬i的單項污染指數(shù)；Ci是土壤中重金屬i的實測值；Si為依據(jù)《食用農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)地土壤環(huán)境質(zhì)量標準限值》(HJ 332—2006)的標準限量值，竹筍是一種森林蔬菜產(chǎn)品，按照蔬菜的標準執(zhí)行。

土壤綜合質(zhì)量指數(shù)。采用Nemerow綜合指數(shù)法計算各林地的土壤綜合質(zhì)量指數(shù)：

其中，PN為綜合質(zhì)量指數(shù)；(Ci/Si)ave為單項質(zhì)量指數(shù)的平均值；(Ci/Si)max為單項質(zhì)量指數(shù)的最大值。

評價標準采用GB 15618—2018《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風險管控標準(試行)》中的土壤重金屬限制值。針對土壤不同的利用類型和pH值，該標準對同一元素的限值也隨之發(fā)生變化，因此各采樣單元的數(shù)據(jù)在計算污染指數(shù)時選擇了相應的限定值進行使用。

對單因子和綜合因子的評價結(jié)果采用《土壤環(huán)境監(jiān)測技術(shù)規(guī)范》(HJ/T 166—2004)中推薦的指標進行分級，當(Pi或PN)≤0.7時，污染等級為1，表示土壤清潔；0.7<(Pi或PN)≤1.0時，污染等級為2，表示土壤尚清潔；1<(Pi或PN)≤2時，污染等級為3，表示土壤輕度污染；2<(Pi或PN)≤3，污染等級為4，表示土壤中度污染；(Pi或PN)>3，表示土壤重度污染，且(Pi或PN)≤3越大受到污染越嚴重。

生物富集系數(shù)(FBC)是衡量植物從環(huán)境中積累金屬到組織中效率的指標[13]，公式是FBC=Ch/Csoil，Ch是目標組織中重金屬的質(zhì)量分數(shù)，Cs是土壤中重金屬的質(zhì)量分數(shù)。

人群健康目標危險系數(shù)評價。以美國環(huán)保局(USEPA)提出的人體暴露健康風險評價模型為基礎，針對中國人群和綠竹筍期食用特點進行部分參數(shù)的修正，目標危險系數(shù)QTH的計算公式如下：

式中：ED為暴露持續(xù)時間，成人EDa取24 a，兒童EDc取6 a。FIR為日攝入量，成人FIRa取255 g/d，兒童FIRc取163 g/d。BW為人體平均體質(zhì)量，成人BWa取56.8 kg，兒童BWc取15.9 kg。EF為人群暴露頻率，105 d/a。Cf為重金屬的質(zhì)量分數(shù)；RfDo為參考暴露劑量，Cd、Pb、As、Cu、Zn、Cr的參考暴露劑量分別為1、3.6、0.3、40、3 000、1 500 μg/(kg·d)。ATca為致癌效應平均時間為26 280 d；ATnc為非致癌效應平均時間為2 190 d。

評價多種重金屬對人體的危害指數(shù)(HI)，其計算公式為：

HI=∑QTH。

式中：HI數(shù)值越大表示該食品潛在的健康風險越大。

2 結(jié)果與分析

2.1 綠竹林6種土地類型的土壤重金屬質(zhì)量分數(shù)及綜合質(zhì)量指數(shù)

對福建、浙江、重慶等綠竹主產(chǎn)區(qū)的6種土地類型的土壤pH和重金屬質(zhì)量分數(shù)進行檢測的結(jié)果如表1。由表1可見，6種土地的土壤pH值在4.55～6.09之間，平均為5.17。根據(jù)HJ/T《食用農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)地環(huán)境質(zhì)量評價標準》中的土壤質(zhì)量標準限定值，對6種土地類型中的6種重金屬的質(zhì)量分數(shù)及其單項污染指數(shù)進行分析，Cd在水稻田土地類型中超標；Pb在山頂、山麓、河灘地共3種土地類型中存在超標；其他4種重金屬Zn、As、Cu、Cr在6種土地類型中均未發(fā)現(xiàn)超標。有研究表明，中國耕地表層土壤重金屬污染占比為19.4%，Cd超標率7.0%，遠高于其他的7種重金屬元素[3]，中國稻米主產(chǎn)區(qū)大米Cd超標占10.3%[14]，說明人為活動頻繁對水稻田的重金屬污染有一定影響；也可能是由于水稻田所處位置交通便利、有利于施用含有重金屬的有機肥等所導致的[15]，具體原因有待于進一步深入研究。Pb在山頂、山麓、河灘地中均存在超標現(xiàn)象，可能與南方地區(qū)土壤母巖本底的Pb的質(zhì)量分數(shù)較高有關[16-17]，在毛竹林土壤中發(fā)現(xiàn)Pb普遍超標[18-19]。

對綠竹筍主產(chǎn)區(qū)6種土壤類型中的6種重金屬的單項污染指數(shù)Pi和綜合污染指數(shù)PN進行計算，結(jié)果如表2。6種重金屬在山頂、山腰、山麓、山地稻田、水稻田、河灘地6種土地類型中的平均值均未超標；Pb污染指數(shù)在山頂、山麓、河灘3種土地類型中有個別采樣單元超過1.0，最大值為1.75，說明土壤有輕度污染；Cd在河灘地、稻田2種土地類型中有個別采樣單元超過1.0，最大值為1.04，說明土壤有輕度污染，Zn、As、Cu、Cr等4種重金屬單項污染指數(shù)在各種土地類型的采樣單元中均不超標。從綜合污染指數(shù)PN來看，6種土地類型的綜合污染指數(shù)均小于或等于1.0，未超國家標準，其中山上、山腰、山麓3種土地類型的PN≤0.7，屬于清潔土壤，山地稻田、稻田、河灘3種土地類型的0.7

表1 綠竹筍主產(chǎn)區(qū)6種土地類型的重金屬質(zhì)量分數(shù)

重金屬水稻田/mg·kg-1最小值最大值均值±方差河灘地/mg·kg-1最小值最大值均值±方差平均/mg·kg-1最小值最大值均值±方差限量值pH<6.56.5

表2 綠竹筍主產(chǎn)區(qū)6種土地類型的污染指數(shù)(Pi)

重金屬污染指數(shù)水稻田最小值最大值均值±方差河灘地最小值最大值均值±方差平均最小值最大值均值±方差PiCd0.531.04(0.91±0.21)a0.661.00(0.79±0.13)a0.221.040.58±0.31PiPb0.440.52(0.49±0.03)b0.951.05(1.01±0.04)a0.531.750.81±0.29PiAs0.190.37(0.26±0.07)b0.230.33(0.27±0.05)a0.230.590.34±0.12PiAs0.120.18(0.14±0.03)a0.060.12(0.08±0.02)b0.060.210.09±0.05PiZn0.390.53(0.44±0.06)a0.530.59(0.56±0.02)a0.420.730.5±0.10PiCr0.220.37(0.28±0.06)a0.100.19(0.15±0.03)b0.100.370.18±0.08PN0.460.79(0.71±0.14)a0.740.83(0.79±0.03)a0.431.270.69±0.18

2.2 綠竹主產(chǎn)區(qū)竹筍重金屬的質(zhì)量分數(shù)

綠竹筍主產(chǎn)區(qū)6種土地類型的竹筍重金屬的質(zhì)量分數(shù)見表3。由表3可見，綠竹筍中重金屬平均質(zhì)量分數(shù)由大到小為Zn、Cu、Pb、As、Cd、Cr，其中Cu和Zn的質(zhì)量分數(shù)較高，這兩種元素是人體必需元素，但限于食品安全國家標準(GB 2762—2017)的缺失相應的限量值，無法判定是否超標；其他Cd、Pb、As、Cr等4種重金屬平均值未超出國家限量值，說明各種土地類型的竹筍質(zhì)量狀況良好，可以安全食用。與以往毛竹筍中的重金屬的質(zhì)量分數(shù)報道相比[20-21]，本研究的結(jié)果偏高，這可能是綠竹比毛竹更容易富集重金屬，也可能與不同區(qū)域的土地類型、經(jīng)營措施等因素相關。

表3 主產(chǎn)區(qū)6種土地類型的綠竹筍中重金屬的質(zhì)量分數(shù) μg·kg-1

2.3 綠竹筍對重金屬的富集情況

農(nóng)產(chǎn)品中重金屬很大程度上來源于根系對土壤重金屬的吸收，因此，農(nóng)產(chǎn)品中重金屬的質(zhì)量分數(shù)與土壤重金屬具有一定相關性。對綠竹筍與土壤中的重金屬的質(zhì)量分數(shù)相關性分析結(jié)果如表4，可以看出，綠竹筍與土壤中Cd的質(zhì)量分數(shù)極顯著正相關，表明土壤中Cd質(zhì)量分數(shù)的增加可能會促進其在竹筍中的富集；竹筍中As的質(zhì)量分數(shù)與土壤中Cu的質(zhì)量分數(shù)極顯著正相關，竹筍中Zn的質(zhì)量分數(shù)與土壤中Pb的質(zhì)量分數(shù)顯著正相關，表明極顯著或顯著相關的兩種元素之間可能存在協(xié)同富集作用；竹筍中與土壤中Zn的質(zhì)量分數(shù)顯著負相關，表明竹筍中Zn的富集受土壤中Zn質(zhì)量分數(shù)的負影響。其他元素在竹筍和土壤中的相關性均未達顯著水平。姜培坤等[9]在雷竹上的研究表明，竹筍重金屬質(zhì)量分數(shù)與土壤重金屬全量相關性不顯著，毛竹筍重金屬質(zhì)量分數(shù)與竹筍圍徑大小負相關，與土壤中重金屬質(zhì)量分數(shù)相關性低[22]，這可能與不同土壤條件下綠竹對同一種重金屬吸收的能力不一致有關，重金屬離子之間的相互拮抗、促進也會影響到植物對重金屬離子的吸收，也可能與pH值、有機質(zhì)質(zhì)量分數(shù)等其他因素有關。植物對重金屬積累的生物富集系數(shù)FBC越大，表示植物對該重金屬的富集能力越強。對6種土壤條件下綠竹筍的生物富集系數(shù)FBC的計算結(jié)果如表5所示，可以看出，綠竹筍對Cd的富集能力為山頂、山麓、山腰、山地稻田、河灘、稻田；對Pb的富集能力為山地稻田、河灘、稻田、山腰、山麓、山頂；對As的富集能力為稻田、河灘、山頂、山腰、山地稻田、山麓；對Cu的富集能力為山地稻田、河灘、山頂、山麓、山腰、稻田；對Zn的富集能力為山頂、山地稻田、河灘、山麓、山腰、稻田；對Cr的富集能力為山地稻田、山頂、山麓、河灘、山腰、稻田6種重金屬的富集系數(shù)由大到小為Cu、Cd、Zn、Cr、Pb、As，表明綠竹筍對Cu和Cd的富集能力較強，對Zn的富集能力中等，對As、Pb和Cr的富集能力較弱，這與任傳義等[21]在毛竹上的研究結(jié)果基本一致；而對金佛山方竹的研究表明林地土壤Cd超標但金佛山方竹筍Cd不超標[24]，說明金佛山方竹對Cd吸收能力弱，可見不同竹種對同一種重金屬的富集能力存在差異。

表4 綠竹筍與土壤中重金屬質(zhì)量分數(shù)的相關系數(shù)

2.4 綠竹筍的食用風險評估

人類對重金屬的代謝緩慢，低劑量重金屬對人體的傷害是一個長期的不斷積累的慢性損傷過程，因此，需要綜合考慮綠竹竹筍中具體重金屬種類及其含量，參考暴露劑量、頻率、持續(xù)時間，單日攝入量、致癌與非致癌效應平均時間等參數(shù)，綜合進行綠竹筍的目標危險系數(shù)以及人體健康危害指數(shù)評價，結(jié)果如表6。6種重金屬對人體造成的健康風險由大到小為Cu、As、Pb、Cd、Zn、Cr，以Cu的平均健康危險系數(shù)最高，但是食品安全國家標準中已經(jīng)廢除了Cu的限量；并且6種土地類型的6種重金屬的目標危險系數(shù)QTH都小于1，表明6種土地類型生產(chǎn)的綠竹筍對人體健康的風險都較低。6種土地類型條件下綠竹筍重金屬的人體健康危害指數(shù)由大到小為河灘地、山地稻田、山麓、水稻田、山腰、山頂，其中河灘地、山地稻田風險風險系數(shù)分別為1.63、1.46，其他4種土地的HI均小于1.0，說明長期大量食用河灘地和山地稻田出產(chǎn)的綠竹筍存在一定的健康風險，而其他4種土地類型生產(chǎn)的竹筍不存在健康風險。相關研究表明食用毛竹冬筍對成人而言不存在風險[25-26]，吳志偉等[27]的研究表明食用雷竹筍也不存在健康風險。

表5 6種土地類型條件下綠竹筍對重金屬的生物富集系數(shù)(FBC)

表6 不同土地類型的綠竹筍重金屬目標危險系數(shù)和人體健康害指數(shù)

3 結(jié)論

6種土地類型重金屬的質(zhì)量分數(shù)及綜合污染指數(shù)分析：根據(jù)土壤中6種重金屬的質(zhì)量分數(shù)及其單項污染指數(shù)，Cd在水稻田中超標，Pb在山頂、山麓、河灘地3種土地類型中超標，Zn、AS、Cu、Cr未發(fā)現(xiàn)超標。6種土地類型的綜合污染指數(shù)均小于或等于1.0，屬于未污染土壤。在綠竹種植的6種土地類型中，需要重點關注河灘地，由于綠竹喜歡潮濕土壤，自然狀態(tài)下是沿河、沿江、沿湖分布，傳統(tǒng)種植上也是以河灘地為主，近年來由于人為活動的加劇，導致河灘地土壤存在Pb超標現(xiàn)象，且人體健康危害指數(shù)表明河灘地的風險最高。盡管水稻田土地類型中的Cd超標，但由于在水稻田中綠竹富集Cd能力不強，水稻田中綠竹筍的健康風險并不高。

綠竹筍中重金屬的質(zhì)量分數(shù)及其與土壤中重金屬的質(zhì)量分數(shù)相關分析：綠竹筍中的重金屬的平均質(zhì)量分數(shù)由大到小表現(xiàn)為Zn、Cu、Pb、As、Cd、Cr，均未超出國家限量值，Zn和Cu是植物生長的必需元素，其含量高對于綠竹生長具有一定的促進作用。Pb在綠竹筍中的質(zhì)量分數(shù)較高應該引起警惕，研究表明竹筍中Pb超標較為普遍[25，28]，鞭筍中Pb有逐漸升高的趨勢[20]。綠竹筍與土壤中Cd的質(zhì)量分數(shù)顯著正相關，且綠竹對Cd的富集能力較強，僅次于Cu，因此，未來選擇綠竹種植基地需要重點關注土壤中的Cd含量，以避免生產(chǎn)出超標的綠竹筍，除Cd以外的其他5種重金屬與土壤中該元素含量不相關，具體的原因與機制值得深入研究。

綠竹筍6種土地類型的健康風險評價：6種土地類型生產(chǎn)的綠竹筍的重金屬的目標危險系數(shù)值均小于1，對人的健康風險都較低。6種土地類型生產(chǎn)的綠竹筍的人體健康危害指數(shù)由大到小表現(xiàn)為河灘、山地稻田、山麓、稻田、山腰、山頂，其中河灘地、山地稻田風險系數(shù)分別為1.63、1.46，說明長期大量食用河灘地和山地稻田出產(chǎn)的綠竹筍存在健康風險；而其他4種土地類型生產(chǎn)的竹筍健康風險較低。